不同整地方式對鼢鼠危害油松抑制作用研究

李建康，王春燕，王培新，張芳寶，楊清娥

（1.西北農(nóng)林科技大學(xué) 林學(xué)院，陜西 楊陵712100；2.陜西省森林病蟲害防治檢疫總站，陜西 西安710082；3.延安市森林病蟲害防治檢疫站，陜西 延安716000）

為了保障糧食安全和滿足不斷增長的物質(zhì)文化需求，人類肆無忌憚地擴充自身領(lǐng)地，擠壓野生動物生存空間，引起與野生動物的矛盾沖突加劇。因此，與野生動物沖突的本質(zhì)上是競爭地球上有限的空間和資源［1-3］。營地下生活的嚙齒動物對新造林危害可達10～20a，通常咬斷樹干、樹根、樹尖，或啃食樹皮，使造林失?。?-5］。鼢鼠在我國北方危害十分嚴(yán)重，每年發(fā)生的面積高達上億公頃，僅黃土高原林區(qū)每年發(fā)生的面積就達數(shù)十萬公頃，造成的損失數(shù)以億計。但因其神秘的生活方式和獨特的發(fā)生規(guī)律，使其成為公認的最難治理的生物災(zāi)害之一［6-8］。隨著人類生態(tài)保護意識的增強，有害生物治理向著環(huán)境友好型方向發(fā)展［9-10］。改變現(xiàn)有生態(tài)元（營造混交林、選擇抗性樹種、適地適樹、改變造林方式），使目的植物與野生動物和諧相處，實現(xiàn)動物災(zāi)害的無害化治理，從源頭上預(yù)防危害的發(fā)生，成為有害生物治理的終極目標(biāo)［11-12］。為此，在延安寶塔區(qū)長春溝進行了3種整地方式抑制林木鼢鼠危害研究。旨在研究分析林地不同整地方式條件下鼢鼠種群和林木存活率的關(guān)系，探討生態(tài)調(diào)控原理與造林整地相結(jié)合的切入點，尋找抑制鼢鼠對林木危害的最佳造林整地模式，為抗逆性造林提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

試驗地點位于陜西省延安市寶塔區(qū)南部的長春溝，為典型的黃土梁峁丘陵溝壑區(qū)。該地海拔895～1 035m，年均降水量549.9mm，主要集中在7-9月；年均氣溫9.4℃，1月極端最低溫度-25.4℃，7月極端最高氣溫39.7℃，晝夜溫差約20℃；全年日照時數(shù)2 445h；無霜期150～190d，早霜始于9月下旬或10月上旬，晚霜終于4月中旬；屬半干旱大陸性季風(fēng)型氣候。土壤主要有壚土、黑壚土、黃綿土等，土層厚度50～136m，地表侵蝕嚴(yán)重。流域面積458hm2，退耕面積165.88hm2。主要造林樹種有油松 （Pinus tabulaeformis）、側(cè) 柏 （Platycladus orientalis）、刺槐 （Robinia pseudoacacia）、沙 棘（Hippophae rhamnoides）和蘋果（Malus pumila）等。甘肅鼢鼠（Myospalax cansus）和草兔（Lepus capensis）對林木危害比較嚴(yán)重。2005年4月，結(jié)合退耕還林工程和國家鼠（兔）害治理工程，以穴狀整地為參考，進行了深坑整地和水平溝整地造林試驗。穴狀整地坑徑×坑深為0.5m×0.6m。深坑整地，坑面與原地面平或成水平面，坑徑×坑深0.5m×0.6～0.7m；造林時，將苗木栽植在距離地表30～40cm處。水平溝整地，斷面呈矩形，外側(cè)修埂，溝寬0.5～0.6m，溝深0.7m，溝長7m，溝間間隔7m，溝間水平距離3m。造林苗木為3年生油松，平均苗高44.0cm；株行距2m×3m。試驗采取處理與對照1∶1間隔排列，重復(fù)3次，每重復(fù)0.2 hm2。試驗布設(shè)后，2006-2011年，每年9-10月采用切封洞法調(diào)查每塊樣地的鼢鼠封洞率，每處理開100洞。同時調(diào)查鼢鼠對林木的危害率、致死率和林木保存率。對調(diào)查的數(shù)據(jù)分類整理，利用SPSS17.0進行方差分析和模型擬合，比較不同處理方法的差異，評價深坑栽植對林地鼢鼠危害的抑制效果（表1）。

表1 幾種整地造林方式預(yù)防鼢鼠危害油松的試驗數(shù)據(jù)Table 1 The test data of different soil preparation methods to prevent Chinese pine damage by zokers

2 結(jié)果與分析

2.1 林地鼢鼠種群動態(tài)

退耕還林后，由于耕作強度降低，林地鼢鼠棲息地相對穩(wěn)定，造林后鼢鼠密度有一個上升期［13］。在深坑整地試驗區(qū)，試驗期內(nèi)年均封洞率為12.5%±0.9%，造林2a時達到最高，為17.7%±1.2%；在水平溝整地試驗區(qū)，年均封洞率為9.6%±0.7%，造林3a時最高，為14.3%±0.9%。造林始期，2試驗區(qū)鼢鼠的封洞率相差0.4%，隨著林木生長，差距逐漸擴大，造林3a時達4.7%；3a后差距有所縮小，維持在3.0%水平。前者鼢鼠密度明顯高于后者，差異顯著（F=6.732，p=0.013；圖1）。

圖1 深坑整地試驗區(qū)與水平溝整地試驗區(qū)鼢鼠種群動態(tài)Fig.1 The population dynamic of zokors in test sites of deep pit and horizontal ditch

鼢鼠封洞率（plugging cave rate of zokor，Zpcr）時序 偏 態(tài) 系 數(shù) （coefficient of skewness）分 別 為0.330和0.414，峰度系數(shù)（coefficient of kurtosis）為-0.941和-0.778，屬正偏態(tài)分布，峰值低于正態(tài)分布。深坑整地試驗區(qū)鼢鼠封洞率時序動態(tài)遵從Cubic-模型：

Zdppcr=7.254+11.225t-3.714t2+0.315t3

（R2=0.864；F=35.873，p=0.000；tc=8.224，p=0.000；t1=8.058，p=0.000；t2=-6.524，p=0.000；t3=5.055，p=0.000）

水平溝整地試驗區(qū)符合Quadratic-模型，Cubic-模型也極顯著：

Zhdpcr=7.603+3.631t-0.687t2

（R2=0.650；F=16.796，p=0.000；tc=7.423，p=0.000；t1=4.541，p=0.000；t2=-5.362，p=0.000）

Zhdpcr=6.714+6.594t-2.020t2+0.148t3

（R2=0.718；F=14.416，p=0.000；tc=6.416，p=0.000；t1=3.990，p=0.001；t2=-2.990，p=0.008；t3=2.005，p=0.061）

Cubic-模型的初值為7.3和6.7，t=2時，極值為17.4和13.0，試驗?zāi)┢陬A(yù)測值為8.9和5.6。深坑整地試驗區(qū)與實測值變化規(guī)律一致，但水平溝整地極值比實測值提前1a。其Quadratic-模型初值為7.6，與實際值7.3%±1.5%相差0.3%，極值出現(xiàn)期與實際吻合，模型值為12.3，實測值為14.3%±0.9%，相差2.0%，試驗?zāi)┢陬A(yù)測值為4.7，實測值為6.0%±0.6%。說明水平溝整地試驗區(qū)，Quadratic-模型與上升期的鼢鼠密度符合程度高，Cubic-模型與下降期鼢鼠密度符合度高。

2.2 林木保存率動態(tài)差異

油松定植后，不同整地方法林木保存率存在很大的差異。定植初期，保存率有一個下降的過程，隨著林木的生長，抗逆性增強，保存率漸趨穩(wěn)定（圖2）。

圖2 不同整地方法林木保存率動態(tài)Fig.2 The forest keeping rates dynamic in different soil preparation methods

2.2.1 深坑試驗油松保存率動態(tài) 相關(guān)分析顯示，在深坑整地試驗區(qū)，林木保存率與定植年限呈極顯著的負相關(guān)（p=0.000），與相對整地保存率呈極顯著的正相關(guān)（p=0.000），與深坑整地林地鼢鼠封洞率正相關(guān)顯著（r=0.561，p=0.015），與穴狀整地林地鼢鼠封洞率相關(guān)不顯著（r=0.453，p=0.059）。隨著林木的增長，深坑整地與穴狀整地保存率差距逐漸擴大。定植1a時，保存率為90.7%±0.5%和77.6%±0.9%，試驗期末保存率為86.5%±0.7%和44.5%±1.3%。兩者差距從13.1%增加為42.0%，差異極顯著（F=141.042，p=0.000）。說明穴狀整地造林失敗，應(yīng)補植。

均值逐步回歸模型分析顯示，相對整地的保存率首先進入模型，鼢鼠封洞率接著被引入，定植年限被剔除。用各重復(fù)值進行分析，深坑整地進入模型的只有定植年限（a），穴狀整地進入模型為定植年限和林地鼢鼠封洞率（表2）。

表2 深坑整地試驗區(qū)林木保存率的逐步回歸模型分析Table 2 Analysis on stepwise regression model of keeping rate in deep pit soil preparation zone

2.2.2 水平溝試驗區(qū)油松保存率動態(tài) 水平溝整地的油松保存率與定植年限負相關(guān)顯著（r=-0.509，p=0.031），而穴狀整地的負相關(guān)極顯著（r=-0.827，p=0.000）；與相對整地保存率也呈極顯著的正相關(guān)（p=0.000）；與林地鼢鼠封洞率相關(guān)性，水平溝整地正相關(guān)不顯著（r=0.424，p=0.079），穴狀整地相關(guān)顯著（r=0.469，p=0.049）。定植1a時兩者保存率分別為88.3%±2.1%和87.9%±2.1%，僅差0.4%。定植6a時，保存率分別為82.6%±2.1%和59.0%±5.0%，相差29.6%。也就是說，水平溝整地后林木可以保證成林的需求；而穴狀整地定植6a時已不符合造林標(biāo)準(zhǔn)，應(yīng)補植。

均值逐步回歸模型分析，進入模型是只有對應(yīng)整地保存率。重復(fù)值分析，水平溝整地也僅與穴狀整地保存率相關(guān)顯著；而穴狀整地，實現(xiàn)進入模型的是定植年限，其次是水平溝整地保存率（表3）。

從林木保存率綜合分析，深坑整地效果優(yōu)于水平溝整地，兩者差異極顯著（F=14.863，p=0.000）。但相對于穴狀整地，兩者效果均十分顯著（F=141.042、24.947，p=0.000）。

表3 水平溝整地試驗區(qū)林木保存率的逐步回歸模型分析Table 3 Analysis on stepwise regression model of keeping rate in deep pit soil preparation zone

2.3 林木被害程度動態(tài)分析

鼢鼠危害程度可用被害率（damage rate，Dr）、致死率（lethal rate，Lr）和個體被害死亡率（tree damage mortality，Mtd）衡量［14］。被害率和致死率是當(dāng)年鼢鼠危害株數(shù)和致死株數(shù)與前1a林木保存株數(shù)的比率；個體被害死亡率是鼢鼠致死株數(shù)與被害株數(shù)的比例。

2.3.1 被害率動態(tài) 深坑整地區(qū)，深坑處理定植前2a沒有被害，3a時被害率很低，為0.2%±0.2%，均值時序動態(tài)符合Linear-模型（n=18，R2=0.854；F=23.434，p=0.008），與時間呈顯著正相關(guān)（r=0.924）。累年被害率為1.6%±0.2%。被害率與鼢鼠封洞率相關(guān)不顯著（n=18，r=-0.415，p=0.087）（圖3）。重復(fù)值逐步回歸模型分析，進入模型的只有定植年限（n=18，R2=0.322；F=7.589，p=0.014）；均值分析，進入模型的只有深坑整地林木保存 率 （n=6，R2=0.895；F=34.182，p=0.004），而其他因子被剔出，模型為：

Ddpr=10.134-0.112 Kdpr

（R2=0.895；F=34.182，p=0.004；tc=6.007，p=0.004；tdp=-5.847，p=0.004）

穴狀整地油松被害率與鼢鼠封洞率呈顯著正相關(guān)（n=18，r=0.561，p=0.015），而與定植年限和保存率呈不顯著負相關(guān)（n=18，r＜0，p＞0.05）。曲線擬合分析，被害率與定植年限遵從Cubic-模型，與保存率符合Quadratic-模型，而與鼢鼠封洞率滿足Linear-模型要求（表4）。時序動態(tài)的峰度系數(shù)為-0.955±1.038，偏態(tài)系數(shù)為-0.003±0.536，不滿足正態(tài)分布要求，峰值低于正態(tài)分布。定植2a時，被害率最高，介于11.6%～16.8%之間，均值為14.6%±1.6%，之后隨林木增長，被害率逐年降低，累年被害率55.7%±2.3%。比深坑整地高54.1%，兩者差異十分顯著（F=79.414，p=0.000；圖3）。

逐步回歸模型分析，首先進入模型的是鼢鼠封洞率，其次是穴狀整地保存率，模型為：

Dpr=12.200+1.061Zdppcr-0.275 Kpr

（n=18，R2=0.780，rZ=0.561，rK=-0.353；F=26.516，P=0.000；tc=3.934，P=0.001；tz=6.675，P=0.000；tK=-5.621，P=0.000）

控制主要額外變量影響下的偏相關(guān)系數(shù)為0.865和-0.823，排除其他所有因素影響下的部分相關(guān)系數(shù)為0.809和-0.682。

圖3 林木被害率年變化Fig.3 Annual variation of damage rate

表4 深坑試驗區(qū)穴狀整地被害率模型分析Table 4 The analysis of damage rate of pit model in deep pit soil preparation zone

水平溝整地試驗區(qū)，水平溝整地被害率時序變化的峰度系數(shù)為-0.376±1.038，偏態(tài)系數(shù)為0.506±0.536，屬正偏態(tài)分布，峰值低于正態(tài)分布。定植當(dāng)年無被害發(fā)生，3a時最高，累年被害率為9.9%±1.1%。穴狀整地的峰度系數(shù)為-0.519±1.038，偏態(tài)系數(shù)為0.230±0.536，也屬正偏態(tài)分布。試驗期內(nèi)均有被害林木，2a時最高，累年被害率為52.3%±7.7%。與穴狀整地相差42.4%，差異十分顯著（F=45.164，p=0.000；圖3）。時序動態(tài)符合Cubic-模型：

Dhdr=-6.534+8.825 1a-2.489a2+0.205a3

（n=18，R2=0.809；F=19.768，p=0.000；tc=-5.257，p=0.000；t1=6.231，p=0.000；t2=-5.491，p=0.000；t3=4.779，p=0.000）

Dpr=-11.473+20.233a-5.959a2+0.512a3

（n=18，R2=0.628；F=7.868，p=0.003；tc=-2.842，p=0.013；t1=4.399，p=0.001；t2=-4.049，p=0.001；t3=3.684，p=0.002）

水平溝整地保存率與鼢鼠封洞率呈極顯著正相關(guān)（n=18，r=0.592，p=0.010），而穴狀整地相關(guān)不顯著（n=18，r=0.409，p=0.092）。兩者與林木保存率和定植年限負相關(guān)均不顯著（n=18，r＜0，p＞0.05）。逐步回歸分析，穴狀整地模型不成立，鼢鼠封洞率和保存率先后進入水平溝整地首先進入模型：

Dhdr=13.241+0.303Zhdpcr-0.173 Khdr

（n=18，R2=0.552，rZ=0.592，rK=-0.156；F=9.253，p=0.002；tc=2.474，p=0.026；tz=4.206，p=0.001；tK=-2.602，p=0.020）

偏相關(guān)系數(shù)為0.736和-0.558，部分相關(guān)系數(shù)為0.727和-0.449。

從2個試驗區(qū)被害率分析，深坑整地累年被害率與水平溝整地相差-8.3%，差異極顯著（F=20.660，p=0.000）。兩者中的穴狀整地林木被害率相差3.4%，差異顯著（F=4.780，p=0.036）。

2.3.2 致死率動態(tài) 深坑整地試驗區(qū)，深坑整地致死率僅與其林木被害率呈極顯著的正相關(guān)（n=18，r=0.826，p=0.000），與其他各因素相關(guān)不顯著（p＞0.05）；穴狀整地不僅與其被害率呈極顯著正相關(guān)（n=18，r=0.868，p=0.000），而且與鼢鼠封洞率也呈極顯著的正相關(guān)（n=18，r=0.793，p=0.000）。

深坑整地致死現(xiàn)象僅發(fā)生在定植4～5a時，致死率很低，累年為0.5%±0.2%，屬小概率事件。穴狀整地致死率時序動態(tài)與其被害率類似。峰度系數(shù)為-0.882±1.038，偏態(tài)系數(shù)為0.354±0.536，屬正偏態(tài)分布，峰值低于正態(tài)分布。定植2a時出現(xiàn)峰值，累年為39.9%±3.9%。與深坑整地差異極顯著（F=29.712，p=0.000；圖4）。穴狀整地時序動態(tài)遵從Cubic-模型：

Ldpr=-16.067+27.785 1a-7.837a2+0.617a3

（n=18，R2=0.835；F=123.579，p=0.000；tc=-3.585，p=0.003；t1=5.122，P=0.000；t2=-4.515，p=0.000；t3=3.759，p=0.000）

與鼢鼠封洞率關(guān)系符合Linear-模型：

Ldpr=-8.049+1.107Zhdpcr

（n=18，R2=0.629；F=27.112，p=0.000；tc=-2.755，p=0.014；t1=5.207，p=0.000）

水平溝整地試驗區(qū)，致死率與定植年限呈負相關(guān)。其中，水平溝相關(guān)不顯著（n=18，r=-0.292，p=0.240），穴 狀 整 地 相 關(guān) 顯 著 （n=18，r=-0.536，p=0.022）。與鼢鼠封洞率均呈極顯著的正相關(guān)（n=18，r=0.781、0.680，p＜0.01），與試驗區(qū)林木保存率正相關(guān)不顯著（n=18，r＞0，p＞0.05）。水平溝與其被害率呈極顯著的正相關(guān)（n=18，r=0.861，p=0.000），與穴狀整地被害率呈顯著正相關(guān)（n=18，r=0.558，p=0.016）；穴狀整地致死率與被害率均呈極顯著的正相關(guān)（n=18，r=0.697、0.822，p=0.001、0.000）。

水平溝致死率時序動態(tài)峰度系數(shù)為2.554±1.038，偏態(tài)系數(shù)為1.564±0.536，屬正偏態(tài)分布，峰值高于正態(tài)分布；穴狀整地峰度系數(shù)為-0.587±1.038，偏態(tài)系數(shù)為0.838±0.536，屬正偏態(tài)分布，峰值低于正態(tài)分布。時序變化均符合Cubic-模型：

Lhdr=-2.634+3.552 1a-1.033a2+0.068a3

（n=18，R2=0.656；F=8.9049，p=0.001；tc=-3.292，p=0.005；t1=3.896，p=0.002；t2=-3.540，p=0.003；t3=3.104，p=0.008）

Ldpr=-11.724+19.944a-6.148a2+0.530a3

（n=18，R2=0.860；F=28.775，p=0.000；tc=-4.432，p=0.001；t1=6.617，p=0.000；t2=-6.374，p=0.000；t3=5.813，p=0.000）

水平溝整地致死發(fā)生在定植后2～4a間，3a時最高，累年為2.6%±0.8%，穴狀整地整個試驗期均有新死亡林木，定植2a時致死率最高，累年為22.7%±1.5%。與水平溝差異極顯著（F=20.505，p=0.000；圖4）。與鼢鼠封洞率關(guān)系符合Linear-模型：

Lhdr=-0.799+0.123Zhdpcr

（n=18，R2=0.463；F=13.783，p=0.002；tc=-2.304，p=0.035；t1=3.713，p=0.002）

Ldpr=-3.528+0.735Zhdpcr

（n=18，R2=0.610；F=25.063，p=0.000；tc=-2.301，p=0.035；t1=5.006，p=0.000）

從模型截距分析，隨鼢鼠密度增長，兩者致死率變化速率差異很大，后者是前者的6.0倍。這是造成2種整地造林方法致死率差異的主要原因。

逐步回歸模型分析，深坑試驗區(qū)，深坑整地模型不成立。進入穴狀整地模型的是其被害率、定植年限和林木保存率。水平溝整地試驗區(qū)，首先引入水平溝整地模型的是其被害率，其次是穴狀整地保存率；而穴狀整地模型依次為被害率、定植年限和鼢鼠封洞率（表5）。

從2個試驗區(qū)致死率綜合分析，深坑整地致死率低于水平溝，差異顯著（F=5.426，p=0.026）；兩者穴狀整地致死率，前者比后者高12.2%，差異顯著（F=4.140，p=0.050）。

圖4 林木致死率年變化Fig.4 Annual variation of lethal rate

表5 林木致死率的逐步回歸模型分析Table 5 Analysis on stepwise regression model of lethal rate in deep pit soil preparation zone

2.3.3 林木被害死亡率動態(tài) 深坑整地林木被害死亡屬于偶然事件，發(fā)生概率極低。穴狀整地時序動態(tài)滿足Linear-模型要求：

Mptd=148.920-21.800a

（n=18，R2=0.733；F=44.342，p=0.000；tc=10.722，p=0.000；t1=-6.659，p=0.000）

試驗期內(nèi)，深坑整地年均林木被害死亡率為33.3%±16.7%，穴狀整地為67.3%±2.8%，差異極顯著（F=8.254，p=0.008；圖5）。

圖5 林木被害死亡率年變化Fig.5 Annual variation of tree damage mortality

水平溝整地試驗區(qū)，林木被害死亡率時序動態(tài)均遵從Linear-模型：

Mhdtd=58.998-10.000a

（n=18，R2=0.541；F=15.334，p=0.002；tc=5.446，p=0.000；t1=-3.916，p=0.002）

Mptd=126.080-19.309a

（n=18，R2=0.928；F=167.556，p=0.000；tc=19.922，p=0.000；t1=-12.944，p=0.000）

水平溝整地年均林木被害死亡率為19.0%±3.8%，穴狀整地為54.4%±1.5%，差異極顯著（F=15.238，p=0.000；圖5）。深坑整地年均林木被害死亡率高于水平溝整地，相差14.3%，但總體差異不顯著（F=0.061，p=0.807）；兩者穴狀整地的均林木被害死亡率也是前者高于后者，但差異也不顯著（F=1.390，p=0.247）。

除過深坑整地致死率，其他整地方法林木被害死亡率與鼢鼠封洞率均總從Inverse-模型規(guī)律。深坑整地試驗區(qū)穴狀整地模型為：

（n=18，R2=0.465；F=6.079，p=0.043；tc=3.348，p=0.012；t1=-2.466，p=0.043）

水平溝試驗區(qū)2種整地方法模型為：

（n=18，R2=0.568；F=17.124，p=0.001；tc=5.729，p=0.000；t1=-4.138，p=0.001）

（n=18，R2=0.902；F=119.946，p=0.000；tc=17.027，p=0.000；t1=-10.952，p=0.000）

2.4 預(yù)防效果動態(tài)分析

相對穴狀整地，深坑整地和水平溝整地對鼢鼠危害預(yù)防效果可用被害預(yù)防效果（damage preventive effect，PEd）、致死預(yù)防效果（lethal preventive effect，PEl）和被害死亡預(yù)防效果（preventive effect of injure death，PEid）表示。是穴狀整地油松被害株數(shù)和處理被害株數(shù)之差與穴狀整地被害株數(shù)的比率。

2.4.1 被害預(yù)防效果 深坑整地，定植前2a沒有被害林木，預(yù)防效果逐年降低，綜合預(yù)防效果96.8%±1.0%（圖6）。預(yù)防效果與定植年限呈顯著負相關(guān)（n=18，r=-0.586，p=0.011），與草兔密度呈顯著正相關(guān)（n=18，r=0.472，p=0.048），與其保存率呈正相關(guān)不顯著（n=18，r=0.435，p=0.071），而與穴狀整地保存率正相關(guān)顯著（n=18，r=0.532，p=0.023）。時序動態(tài)遵從Linear-模型：

PEdpd=102.102-1.513a

（R2=0.343；F=8.353，p=0.011；tc=50.087，p=0.000；tt=-2.890，p=0.011）

與鼢鼠封洞率符合Logarithmic-模型規(guī)律：

PEdpd=70.016+7.762lnZdppcr

（R2=0.229；F=4.739，p=0.045；tc=8.424，p=0.000；t1=2.177，p=0.045）

與穴狀整地保存率關(guān)系可用Inverse-模型表述：

（R2=0.343；F=8.371，p=0.011；tc=21.955，p=0.000；t1=-2.893，p=0.011）

水平溝整地，定植當(dāng)年沒有被害林木，預(yù)防效果先降后升，第3年最低，為52.8%±12.1%。綜合預(yù)防效果為73.6%±3.2%（圖6）。與定植年限和鼢鼠封洞率呈不顯著的負相關(guān)（p＞0.05），與試驗區(qū)林木保存率正相關(guān)也不顯著（p＞0.05）。時序動態(tài)符合Quadratic-模型：

PEhdd=127.199-37.739a+4.483a2

（R2=0.564；F=9.709，p=0.002；tc=10.181，p=0.000；t1=-4.250，p=0.001；t2=3.923，p=0.001）

2個試驗區(qū)比較，深坑與水平溝綜合預(yù)防效果相差23.3%，差異極顯著（F=30.544，p=0.000），前者抑制效應(yīng)明顯高于后者。

圖6 不同整地方法預(yù)防效果動態(tài)Fig.6 The preventive effect dynamic in different soil preparation methods

2.4.2 致死預(yù)防效果 深坑整地定植前3a沒有致死林木，致死僅發(fā)生在定植4～5a間，5a時預(yù)防效果重復(fù)間差異很大，最大差距58.3%，綜合預(yù)防效果95.9%±3.6%。水平溝整地致死發(fā)生在造林后2～4a，試驗區(qū)穴狀整地整個試驗期均有新致死林木，預(yù)防效果先降后升，第3年預(yù)防效果最低，為77.8%±10.4%，綜合預(yù)防效果90.7%±4.4%（圖6）。與深坑整地相比，差異不顯著（F=0.967，p=0.333）。

2.4.3 被害死亡預(yù)防效果 深坑整地，定植前2a沒有被害林木，4a時才出現(xiàn)林木死亡，預(yù)防效果分別為43.6%和12.2%，2011年調(diào)查時沒有發(fā)現(xiàn)新致死的油松，綜合預(yù)防效果63.9%±21.8%。水平溝整地，定植當(dāng)年沒有林木被害，第2a預(yù)防效果為60.6%；定植4a時最小，僅為37.4%；定植5～6a沒有被害死亡林木，綜合預(yù)防效果70.7%±12.6%。與深坑整地差異不顯著（F=1.152，p=0.296）

2.5 林木抗逆性時序動態(tài)分析

抗逆指標(biāo)（resistant index，Ri）是衡量2個試驗區(qū)林木非鼢鼠死亡差異程度指標(biāo)，是2個試驗區(qū)自然死亡率差與試驗區(qū)穴狀整地死亡率的比率。Ri值等于0表示無抗逆性，大于0表示正抗逆性，小于0為負抗逆性。相對于穴狀整地，定植1a時，深坑整地林木抗逆指數(shù)最高，為51.9%±3.9%，隨著雨水沖刷，深坑變淺，抗逆指數(shù)逐漸消失。年均抗逆指數(shù)為12.6%±4.4%，累年抗性指數(shù)75.4%±1.8%（圖7）。

圖7 不同整地方法抗逆指數(shù)動態(tài)Fig.7 The resistance index dynamic in different soil preparation methods

累年抗逆指數(shù)時序動態(tài)符合Inverse-模型：

（R2=0.848；F=89.523，p=0.000；tc=52.642，p=0.000；tt=-9.462，p=0.000）

年抗逆指數(shù)符合Inverse-模型和Cubic-模型：

（R2=0.950；F=301.893，p=0.000；t=-7.196，p=0.000；t=17.375，p=0.000）

Rdapi=115.322+82.667t-19.615t2+1.509t3

（R2=0.959；F=110.465，p=0.000；t=13.274，p=0.000；t1=-8.351，p=0.000；t2=6.192，p=0.000；t3=-5.041，p=0.000）

定植1a時，水平溝整地的抗逆指數(shù)為-25.8%±30.6%，重復(fù)間差異較大，最大差距105.3%，抗逆性很不穩(wěn)定，定植3a時，抗逆性最強，為46.1%±15.0%，隨后逐年降低，年均抗逆指數(shù)為9.5%±0.6%，累年57.0%±3.3%（圖7）。累年和年抗逆指數(shù)時序動態(tài)的峭度系數(shù)為2.858±1.038和4.468±1.038，偏態(tài)系數(shù)為-1.807±0.536和-0.951±0.536，屬負偏態(tài)分布。由于峭度指數(shù)與其標(biāo)準(zhǔn)誤差之比＞2，不符合狀態(tài)分布。

累年抗逆指數(shù)時序變化遵從Logarithmic-模型和Quadratic-模型：

Rhdcai=-25.913+50.995lnt

（R2=0.641；F=28.548，p=0.000；t=-2.168，p=0.046；tt=5.343，p=0.000）

Rhdpi=-75.680+51.750t-4.974t2

（R2=0.667；F=15.008，p=0.000；t=-3.007，p=0.009；t1=3.143，p=0.007；t2=-2.160，p=0.047）

年抗逆指數(shù)符合Cubic-模型：

Rhdapi=115.089+172.702t-48.337t2+3.990t3

（R2=0.474；F=4.197，p=0.026；t=-2.991，p=0.010；t1=2.923，p=0.011；t2=-2.557，p=0.023；t3=2.233，p=0.042）

與深坑整地比較，累年抗逆指數(shù)相差18.4%，差異極顯著（F=16.179，p=0.000）；年均抗逆指數(shù)相差3.1%，差異不顯著（F=0.128，p=0.722）。說明，深坑和水平溝整地對林木抗逆性作用差異是逐年累積的結(jié)果。

3 結(jié)論與討論

隨著林木的生長，不同整地方式造林地林分郁閉度發(fā)生改變，林內(nèi)小氣候相應(yīng)變化，林下植被組成和結(jié)構(gòu)也發(fā)生相應(yīng)變化［14］。從而直接或間接引起隱蔽度、食物豐盛度等生物因子的差異［15-16］，加之造林后，耕作強度降低，棲息地相對穩(wěn)定，導(dǎo)致鼢鼠種群密度上升［8，13］。但由于各種整地方式對林內(nèi)微地形干擾程度不同，空間異質(zhì)性存在差異，造成不同整地方式林地鼢鼠發(fā)生規(guī)律改變，進而引起其林木保存率的變化。深坑整地試驗區(qū)，定植2a時鼢鼠密度最高；水平溝整地試驗區(qū)，3a時最高。試驗期內(nèi)，兩者年均鼢鼠封洞率分別為12.5%±0.9%和9.6%±0.7%，差異顯著（p=0.013）。鼢鼠封洞率時序變化偏態(tài)系數(shù)分別為0.330和0.414，峰度系數(shù)-0.941和-0.778，屬正偏態(tài)分布，峰值低于正態(tài)分布。時序動態(tài)遵從Cubic-模型。2個試驗區(qū)，處理與穴狀整地林木保存率差距逐年擴大，差異極顯著（p=0.000）。深坑和水平溝整地后可以滿足成林的需求，而穴狀整地定植6a時已不符合造林標(biāo)準(zhǔn)，應(yīng)補植。從2個試驗區(qū)分析，深坑整地保存率高于水平溝整地，差異極顯著（p=0.000）。

林木被害率、致死率和被害林木死亡率反映了樹種的抗鼠性和耐鼠性，不同的樹種抗鼠性和耐鼠性不同，同一樹種因栽植的環(huán)境、生長狀況、定植年限的差異，抗性也存在差異。鼢鼠對林木的危害，主要是造成其根系的損傷。油松定植后的前5a，隨著定植年限的增加，抗鼠性逐年降低，定植5a后，隨著年齡的增加，抗性迅速增強；8a以后，抗鼠性趨于穩(wěn)定［17-18］。深坑整地和水平溝整地對林地小地形的影響不同，空間隔離效果相應(yīng)不同。加之隨著林木增長，兩者的空間隔離作用逐漸消減，使得各試驗區(qū)鼢鼠對油松危害發(fā)生規(guī)律性改變。

深坑整地油松被害發(fā)生在定植2a以后，水平溝整地定植當(dāng)年無被害，3a時最高；兩者累年被害率分別為1.6%±0.2%和9.9%±1.1%；相應(yīng)的穴狀整地，定植2a時的被害率最高，累年為55.7%±2.3%和52.3%±7.7%。深坑整地致死危害期在定值后4～5a，水平溝整地在定植后2～4a，3a時最高；兩者累年致死率分別0.5%±0.2%和2.6%±0.8%。相應(yīng)的穴狀整地，整個試驗期均有致死油松，2a時最高，累年致死率分別為39.9%±3.9%和22.7%±1.5%。2個處理與穴狀整地差異均極顯著（p=0.000）。深坑整地與水平溝整地間差異極顯著（p＜0.01）；相應(yīng)的穴狀整地間差異顯著（p＜0.05）。

深坑整地林木被害死亡率很低，穴狀整地時序動態(tài)滿足Linear-模型要求。試驗期內(nèi)，兩者的年均林木被害死亡率分別為33.3%±16.7%和67.3%±2.8%，差異極顯著（p=0.008）。水平溝整地試驗區(qū)的時序動態(tài)均遵從Linear-模型規(guī)律，處理與穴狀整地的年均林木被害死亡率為19.0%±3.8%和54.4%±1.5%，差異極顯著（p=0.000）。2個試驗區(qū)比較，差異不顯著（p＜0.05）。

深坑整地被害預(yù)防效果明顯高于水平溝，差異達極顯著水平（p=0.000）。由于雨水沖刷，水土流失，造成深坑變淺，逐漸失去了原有的抗逆功能，預(yù)防效果逐年降低，綜合預(yù)防效果96.8%±1.0%；水平溝預(yù)防效果先降后升，第3a最低，綜合預(yù)防效果為73.6%±3.2%。兩者的綜合致死預(yù)防效果分別為95.9%±3.6%和90.7%±4.4%；2個試驗區(qū)差異不顯著（p=0.333）。兩者的綜合被害死亡預(yù)防效果分別為63.9%±21.8%和70.7%±12.6%，差異不顯著（p=0.296）。

相對于穴狀整地，深坑整地林木抗逆指數(shù)逐年下降，年均抗逆指數(shù)為12.6%±4.4%，累年抗性指數(shù)75.4%±1.8%。累年抗逆指數(shù)時序動態(tài)符合Inverse-模型，年抗逆指數(shù)符合Inverse-模型和Cubic-模型。水平溝整地的方向?qū)α謨?nèi)小氣候有很大的影響，尤其對林內(nèi)地表風(fēng)的風(fēng)速和風(fēng)向影響更大。造林當(dāng)年，南北走向冬季油松風(fēng)干死亡率明顯高于東西走向，造成各重復(fù)間抗逆指數(shù)差異加大，最大差距為105.3%，平均值為負值。但由于水平溝整地的集水作用，定植2～3a時，林木抗逆性迅速回升。定植3a時抗逆性最強，年均抗逆指數(shù)為9.5%±0.6%，累年57.0%±3.3%。累年抗逆指數(shù)時序變化遵從Logarithmic-模型和Quadratic-模型，年抗逆指數(shù)符合Cubic-模型。深坑與水平溝相比，前者的累年作用明顯優(yōu)于后者，差異極顯著（p=0.000），但年均差異不顯著（p=0.722）。

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